I del A av rapporten konstateras att den svenska generella riktvärdesmodellen tycks överskatta porgashalterna och därmed riskerna förknippade med PAH i inomhusluft, när man beräknar halt i porgas från halt i jord som innehåller åldrad PAH-förorening. Dock bör man komma ihåg att dessa resultat inte är generaliserbara på så sätt att man direkt kan anta att risken är mindre än vad den generella riktvärdesmodellen anger. Riktvär-desmodellen är inte avsedd att prediktera föroreningsspridning och risknivåer på ett precist sätt. Modellen är snarare utformad för att kunna tillämpas på ett stort antal plat-ser med varierande förutsättningar, vilket kräver att den försiktig så att risken inte un-derskattas. Det är just försiktig man måste vara när man har begränsad information och kunskap om en plats, vilket är den normala situationen vid förorenade områden. För att kunna göra andra bedömningar krävs ytterligare fakta. Man bör alltså inte frångå den generella modellen utan att faktiskt ha ett tillförlitligt underlag att basera en annan och bättre bedömning på.
Däremot finns det ofta anledning att ta fram ett platsspecifikt underlag. I en fördjupad riskbedömning kan man beräkna platsspecifika riktvärden, s.k. baklänges beräkning, och jämföra riktvärden beräknade för jord, porvatten eller porgas med uppmätta repre-sentativa halter (Naturvårdsverket, 2009b). Ett alternativt angreppssätt är att utgå från en representativ halt i något eller några av dessa medier och beräkna en halt i inomhus-luften eller en exponering (dos) som människor kan utsättas för, s.k. framlänges beräk-ning. Därefter kan man jämföra beräknade värden med kriterier för acceptabla halter eller doser. Båda dessa angreppssätt förekommer, även om metodiken med riktvärden är vanligare. Det alternativa angreppssättet (framlänges beräkning) är dock inte sämre och Naturvårdsverket (2009b) lämnar öppet även för det.
I riskbedömningen behöver således en representativ halt tas fram och den används sedan för jämförelse med ett riktvärde eller som indata till en framlänges beräkning. Ett antal praktiska frågor uppkommer då ofta. Några av dessa, med förslag till hantering, redovi-sas nedan.
Hur ska man provta och uppskatta en representativ halt i porluften när förore-ningen förekommer i skikt i marken? Hur ska man i dessa fall bedöma riskerna, dvs. extrapolera till områdes- eller exponeringsskalan?
Det enklaste sättet att hantera denna situation är att anta att det är föroreningen i skiktet som styr risken. Det är ett rimligt antagande om det förorenade skiktet ligger relativt ytligt. Föroreningarna i porgasen i anslutning till skiktet kommer att stiga uppåt och eventuellt tränga in i byggnader, även om föroreningen härstammar från ett skikt i mar-ken. Skiktets horisontella utbredning kommer att vara styrande för vilken skala som är relevant ur risksynpunkt. Om det förorenade skikten däremot finns djupare ner i marken kan det vara befogat med spridningsmodellering för att noggrannare studera vad som kan hända.
Hur kan man uppskatta en representativ halt i riskbedömningen som tar hänsyn till att temperaturen varierar över året?
Exponeringen kommer att variera med temperaturen i marken eftersom temperaturen påverkar gasavgången från den förorenade jorden. Det är bra att mäta vid det tillfälle
när högst porgashalt kan förväntas, dvs. under den varma årstiden. Finns det tid och möjlighet kan det vara fördelaktigt att mäta även under kallare perioder för att kunna bedöma variationen och/eller att modellera hur temperaturförändringar kan påverka porgashalten och risken. Här måste man dock tänka på att temperaturen direkt under en byggnad inte varierar på samma sätt under året som i obebyggd mark. Vidare följer inte marktemperaturen lufttemperaturen – det finns en eftersläpning som dessutom avtar med djupet. Alla dessa effekter gör att det blir svårt att på förhand bedöma vilken tid-punkt som är lämplig för mätning, förutom under den varma årstiden. Data från den kalla årstiden blir därmed svårtolkade, inte minst på grund av större mätosäkerheter.
Ytterligare en aspekt är om det är lämpligt eller inte att medelvärdesbilda porgashalterna över året för att uppskatta en representativ halt, se fotnot i avsnitt 8.5. Eftersom det normalt är långtidsriskerna av PAH-föroreningen som är intressanta kan man tycka att halterna under både den varma och den kalla årstiden borde vägas in när den representa-tiva halten beräknas. Detta är dock inte självklart eftersom det bygger på att en boende som exponeras för PAH i inomhusluften under den varma årstiden inte exponeras i samma utsträckning under resten av året. Med andra ord gör vi då ett antagande om den personens levnadsvanor som vi inte vet något om (personen kan exempelvis bo i huset enbart sommartid, vilket inte är ovanligt). Detta angreppssätt tar inte heller hänsyn till framtida klimatförändringar. Om byggnaden inte finns när porgasprovtagningen görs kan det dessutom vara så att mätningarna under den kalla årstiden inte alls blir represen-tativa för situationen under själva byggnaden när den tagits i bruk. Med andra ord är det problematiskt ur flera aspekter att medelvärdesbilda halter över året för att uppskatta en representativ halt.
Nederbörden påverkar uppmätt halt i porgas, men påverkar nederbörden också risken, dvs. så att risken egentligen blir lägre än vad resultatet från en korrekt utförd provtagning visar under torra förhållanden?
Att nederbörd har en kraftig effekt på provtagningsresultaten har beskrivits tidigare i rapporten, se exempelvis avsnitt 6.8. Nederbördens effekt på risken kommer dock inte att vara tillnärmelsevis lika stor då en byggnad finns ovanför föroreningen (annat än som rand/kanteffekter). Risken kommer med andra ord inte att påverkas nämnvärt av perkolerande nederbörd (i vissa fall kan dock risken påverkas av höjd grundvattennivå om föroreningen i jorden ligger nära grundvattenytan).
Ett flertal faktorer kan påverka resultaten från mätning av porgashalter. Hur vet man storleksordningarna på dessa effekter så att man kan bedöma vilka som är viktigast och vilka man bör undersöka närmare?
Det är vanskligt att försöka uppskatta hur olika aspekter vid aktiv porgasprovtagning kan påverka resultaten. I Tabell 3 gör vi ändå ett försök. Tabellen bör tolkas med försik-tighet eftersom förhållanden kan variera kraftigt från fall till fall. Vi har valt att dela in påverkan i effekter som leder till överskattning av den representativa halten respektive sådana som leder till underskattning.
Som framgår av tabellen så verkar de flesta faktorerna i riktning mot underskattning av den representativa halten. En slutsats av detta är att det är lättare att underskatta den representativa halten vid porgasmätningar än tvärt om. Försiktighet är därför befogad.
Tabell 3. Faktorer som kan påverka resultatet av aktiv porgasprovtagning samt bedöm-ning av deras inverkan på den representativa halten ur risksynpunkt. Uppåtriktade pilar indikerar överskattning medan nedåtriktade indikerar underskattning. Ingen eller för-sumbar effekt markeras med ett streck (–) och oklar effekt med ett frågetecken.
Faktor Bedömd påverkan Kommentar
Nederbörd ↓↓↓ Ej nederbördsskyddad mätning.
Temperatur ↓↓ Mätning under kall årstid
Adsorbentrör ↓ Ej fullständig adsorbtion
Lågtryck – Mätning under lågtryck
Mycket ytlig mätning <0,2 m ↓↓ Atmosfärsluft kan påverka
Ytlig mätning <0,5 m ↓ Atmosfärsluft kan delvis påverka
Tunna, ytliga förorenade skikt ↑ Svag överskattning kan förväntas Tunna, djupt liggande förorenade
skikt
↑↑ Överskattning kan förväntas
Medelvärdesbildning av
Mätning under tjälad mark ? Stora mätproblem kan förväntas
Övriga tekniska osäkerheter vid provtagningen
↓ Förutsätter fungerande utrustning
9 REKOMMENDATIONER
Som framgår av innehållet i rapporten så omfattar både mätning och riskbedömning av PAH i porgas många och komplicerade frågeställningar. Del B av rapporten ger vägled-ning om hur man bör hantera frågorna i praktiken vid förorenade områden. En av de viktigaste slutsatserna man bör dra är att det inte finns någon generell metod som alltid är lämplig att använda. Det beror dels på att den exakta frågeställningen ofta skiljer sig åt mellan olika förorenade områden samt att de platsspecifika förhållandena kan variera mycket.
De generella råd som kan ges beträffande undersökningar av PAH i porgas blir därför ganska övergripande. De kan formuleras i följande arbetsgång:
1. Definiera syftet med undersökningarna tydligt, inte minst mätningarnas koppling till riskbedömningen.
2. Välj mätmetod baserat på undersökningens syfte och de platsspecifika förutsätt-ningarna, inklusive ekonomiska och tidsmässiga begränsningar.
REFERENSER
Accardi-Dey A. & Gschwend P.M., 2003. Reinterpreting literature sorption data con-sidering both abstorption into organic carbon and adsorption onto black carbon, Envi-ron. Sci. Technol., 37, 99-106.
Arp H. P. H., Breedveld G. D. & Cornelissen G., 2009. Estimating the in situ sediment-porewater distribution of PAHs and chlorinated aromatic hydrocarbons in anthropogenic impacted sediments. Environ.
Sci. Technol., 43 (15), 5576-5585.
Arp H.P.H., Lundstedt S., Josefsson S., Cornelissen G., Enell A., Allard A.-S. & Berg-gren Kleja D., 2014. Native oxy-PAHs, N-PACs, and PAHs in historically contaminat-ed soils from Swcontaminat-eden, Belgium, and France: Their soil-porewater partitioning behav-iour, bioaccumulation in Enchytraeus crypticus, and bioavailibility. Environ. Sci. Tech-nol., 48, 11187-11195.
ASTM, 2006. Standard Guide for Soil Gas Monitoring in the Vadose Zone. D5314-92(2006), ASTM International, West Conshohocken, PA.
ASTM, 2012. Standard Practice for Active Soil Gas Sampling for Direct Push or Manu-al-Driven Hand-Sampling Equipment. D7648-12. ASTM International, West Con-shohocken, PA.
Atlantic PIRI, 2006. Atlantic RBCA, version 2.0. For petroleum impacted sites in At-lantic Canada. Guidance for soil vapour and indoor air monitoring assessments.
Berggren Kleja D., 2015. WP3 – Utvärdering av en platsspecifik kemisk metodik för att bedöma effekter på markmiljön. Statens geotekniska institut och Karlstad kommun.
2015-08-21.
Berggren Kleja D., Enell A., Pettersson M., Kumpiene J., Cornelissen G., Arp H.P., Dupuy J., Leglize P., Ouvrard S., Sterckeman T., Smolders E., Hamels F., &
Sonnet P., 2015. IBRACS : Integrating Bioavailability in Risk Assessment of Contami-nated Soils: opportunities and feasibilities. Final Research Report. SNOWMAN Project No. SN03-06.
http://snowmannetwork.com/wp-content/uploads/Final-report-IBRACS_13-February_revised.pdf
Brand E., Peijnenburg W., Goenenberg B., Vink J., Lijzen J., ten Hulscher D., Jonker C., Romkens P. & Roex E., 2009. Towards implementation of bioavailability measure-ments in the Dutch regulatory framework. RIVM Report 711701084. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.
Brändli R.C., Hartnik T., Henriksen T. & Cornelissen G., 2008. Sorption of native poly-aromatic hydrocarbons (PAH) to black carbon and amended activated carbon in soil.
Chemosphere, 73, 1805-1810.
Cornelissen G., Gustafsson O., Bucheli T.D., Jonker M.T.O., Koelmans A.A. & Van Noort P.C.M., 2005. Extensive sorption of organic compounds to black carbon, coal,
and kerogen in sediments and soils: mechanisms and consequences for distribution, bio-accumulation, and biodegradation. Environ. Sci. Technol., 39, 6881-6895.
Endo S., Xu W.J., Goss K.U. & Schmidt T.C., 2008. Evaluating coal tar-water partitioning coefficient estimation methods and solute solvent molecular interactions in tar phase. Chemosphere, 73 (4), 532-538.
Engelke, F., Norrman, J., Starzec, P., Andersen, L., Grøn, C., Overgaard, J., Refsgaard, A., 2009. Inventering av provtagningsstrategier för jord, grundvatten och porgas. Kun-skapsprogrammet Hållbar Sanering, Rapport 5894. Naturvårdsverket, Stockholm.
Hartman, B., 2002. How to collect reliable soil-gas data for risk-based applications.
Part 1: Active soil-gas method. LUSTLine Bulletin 42.
http://www.handpmg.com/articles/lustline42-active-soil-gas-part-1.html (Hämtad 2015-05-06).
Helldén, J., 1991. Flyktiga organiska ämnen i förorenad jord. Metodik vid provtagning, analys och utvärdering. Rapport R55:1991. Statens råd för byggnadsforskning, Stock-holm.
Hifab, 2014. Klaraborgs f d gasverk, Miljöteknisk undersökning av huvudstudiekaraktär Resultatrapport från inledande etapp:mark, grundvatten och sediment, Karlstad kom-mun. 2014-04-09.
Kupryianchyk D., Rakowska M.I., Grotenhuis J.T.C. & Koelmans A.A., 2012. In situ sorption of hydrophobic organic compounds to sediment amended with activated car-bon, Environ. Pollut., 161, 23-29.
McAlary, T.A., Provoost, J., Dawson, H.E., 2011. Vapor intrusion. In: Dealing with contaminated sites. Frank A. Swartjes (Ed). Springer, Dordrecht, pp 409-453.
Michigan Department of Environmental Quality, 2012. Guidance document for the va-por intrusion pathway. May 2012 draft. Lansing, MI.
Naturvårdsverket, 1994. Vägledning för miljötekniska markundersökningar, Del II:
Fältarbete. Rapport 4311. Naturvårdsverket, Stockholm.
Naturvårdsverket, 2009a. Riktvärden för förorenad mark. Modellbeskrivning och väg-ledning. Rapport 5976. Naturvårdsverket, Stockholm.
Naturvårdsverket, 2009b. Riskbedömning av förorenade områden. En vägledning från förenklad till fördjupad riskbedömningen. Rapport 5977. Naturvårdsverket, Stockholm.
Norrman J., Purucker T., Back P.E., Engelke F. & Stewart R., 2009. Metodik för statist-isk utvärdering av miljöteknstatist-iska undersökningar i jord. Kunskapsprogrammet Hållbar Sanering, Rapport 5932. Naturvårdsverket, Stockholm.
Rihm T., 2011. Analys av uppmätta portryck I slänterna vid Äsperöd och Åkerström.
Göta älvutredningen – delrapport 11. Statens geotekniska institut, Linköping.
RIVM, 2001. Evaluation and revision of the CSOIL parameter set, proposed parameter set for human exposure modelling and deriving intervention values for the first series of compounds. Otte P.F., Lijzen J.P.A., Otte J.G., Swartjes F.A. & Versluijs C.L.J. RIVM Report 711701021. National Institute for Public Health and the Environment, Bilthoven, Nederländerna.
Singh A. & Singh A.K., 2013. ProUCL Version 5.0.00 Technical Guide. Statistical Software for Environmental Applications for Data Sets with and without Nondetect Observations. EPA/600/R-07/041. U.S. Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, Washington D.C.
SGF, 2011. Klorerade lösningsmedel i mark och grundvatten - Att tänka på inför prov-tagning och upphandling. Rapport 2:2011. Svenska Geotekniska Föreningen, Göteborg.
SGF, 2013. Fälthandbok. Undersökningar av förorenade områden. Rapport 2:2013.
Svenska Geotekniska Föreningen, Göteborg.
SGI, 2013a. Provtagningsplan för provtagning av porgas inom Wermlandskajen. PM 2013-08-16. Diarienr 1.1-1305-0412.
SGI, 2013b. Provtagningsplan för provtagning av jord inom WP2 och WP3 Werm-landskajen. PM 2013-12-05. Diarienr 1.1-1305-0412.
SGI, 2014a. Provtagningsplan – Provtagning porgas Klaraborg. PM 2014-08-28. Diarie-nr 1.1-1305-0412.
SGI, 2014b. Kompletterande beskrivning – Jordprovtagning Klaraborg. 2014-10-14.
Diarienr 1.1-1305-0412.
SIS, 2006. Markundersökningar – Provtagning – Del 7: Vägledning vid provtagning av jordgas. Svensk Standard SS-ISO 10381-7:2006. Fastställd 2006-11-06.
State of Wisconsin, 2003. Chemical vapor intrusion and residential indoor air. Guidance for environmental consultants and contractors. Department of Health and Family Ser-vices, Madison, WI.
Sweco, 2009. Sammanställning av tidigare utförda analyser, samt Bilaga 1 Historikut-redning. PM Karlstad kommun. Sweco Infrastructure, 2009-11-04.
Sweco, 2012. Mätning och beräkning av PAH i porluft samt kalibrering av riktvärdes-modell, Saltängen – Inre Norra hamnen, Norrköping. Sweco Infrastructure, Nyköping, 2012-09-28.
Sweco, 2013. Kompletterande miljöteknisk undersökning inom del av Wermlandskajen.
Sweco Infrastructure, Karlstad, 2013-07-05.
Sweco, 2014. PAH-porgas (WP2) – Redovisning av fältarbete och analyser, Werm-landskajen. Uppdragsnummer 2335503300. Sweco Environment, Karlstad, 2014-04-28.
Sweco, 2015. Utredning av PAH i porgas. Fältrapport – Provtagning vid Klaraborgs gasverk. Uppdragsnummer 2335503600. Sweco Environment, Karlstad, 2015-02-09.
Terratema, 1995. Miljöundersökning av Karlstads hamn, Karlstad kommun. Terratema AB, Linköping.
US EPA-NERL, 2009. Influence of Sampling Parameters and Meteorological Variables on Measured Soil Gas Concentrations. EPA National Forum on Vapor Intrusion, January 12-13, 2009, Philadelphia. (Poster). Webbsida besökt 2015-06-09:
http://www.epa.gov/osp/presentations/viforum09/TetraTech.pdf
Washington State Department of Ecology, 2009. Guidance for evaluating soil vapor intrusion in Washington State: Investigation and remedial action. Review draft, October 2009, Publication No. 09-09-047. Department of Ecology, Toxics Cleanup Program, Olympia, WA.
QQ-PLOTTAR AV DATASET
Totalt nio dataset har identifierats som användbara för datautvärdering i studien. Dessa redovisas i Tabell 2 i rapportens huvudtext. QQ-plottar av de nio dataseten redovisas nedan.
Plottarna har tagits fram med ROS-teknik (Regression on Order Statistics) under
lognormalantagande med hjälp av programvaran PRO-UCL från US EPA. Metoden innebär att data under rapporteringsgränsen ersätts med skattade värden, så kallade imputed estimates.
På detta sätt erhålls kompletta dataset som kan användas i den fortsatta datautvärderingen och i efterföljande modelleringar.
I diagrammens rubriker förekommer förkortningar med följande betydelser:
W = Wermlandskajen K = Klaraborg
S1 = Provtagningsomgång 1 S2 = Provtagningsomgång 2
R1 = Adsorbentrör 1 (första röret vid seriekopplade adsorbentrör)
Data över rapporteringsgränsen markeras med större punkter och data under rapporteringsgränsen med mindre.
Figur B1.1. Naftalen, Wermlandskajen omgång 1.
2 (4) Figur B1.2. Acenaftylen, Wermlandskajen omgång 1.
Figur B1.3. Acenaften, Wermlandskajen omgång 1.
Figur B1.4. Fluoren, Wermlandskajen omgång 1.
Figur B1.5. Naftalen, Wermlandskajen omgång 2.
Figur B1.6. Acenaftylen, Wermlandskajen omgång 2.
Figur B1.7. Acenaften, Wermlandskajen omgång 1.
4 (4) Figur B1.8. Naftalen, Klaraborg omgång 1.
Figur B1.9. Acenaften, Klaraborg omgång 1.
HENRYS KONSTANT – TEMPERATURBEROENDE
Henrys konstant
Henrys konstant kan uttryckas i olika former. Den kan definieras som kvoten av ett ämnes partialtryck i gasfasen, p, då gasen står i jämvikt med dess koncentration i vätskefasen, C:
𝐻𝑝𝑐 =𝑝𝐶
Även den omvända definitionen förekommer i litteraturen, dvs kvoten av koncentrationen i vätskefasen, C, och partialtrycket i gasfasen vid jämvikt mellan vätske- och gasfas, p:
𝐻𝑐𝑝 =𝐶𝑝
På engelska benämns dessa ibland Henry’s law volatility constant, Hpc, respektive Henry’s law solubility constant, Hcp.
En variant av den första ekvationen erhålls då Henrys konstant definieras som kvoten av ett ämnes ångtryck, pv, och dess löslighet, S:
𝐻𝑝𝑐 =𝑝𝑆𝑣
Henrys konstant kan också uttryckas som kvoten av masskoncentrationen i gasfas respektive vätskefas, Hcc. Den dimensionslösa formen (viktbaserad koncentration) av Henrys konstant erhålls från:
𝐻𝑐𝑐 = 𝐻𝑅∙𝑇𝑝𝑐
Sammanställningar över Henrys konstant för olika föreningar ges exempelvis i Mackay &
Shiu (1981), Mackay et al. (2006), Staudinger & Roberts (2001) och Sander (2014).
Henrys konstants beroende av temperatur
Henrys konstant är, i motsats till sitt namn, inte en konstant utan varierar med temperaturen.
En tumregel som ofta nämns är att Henrys konstant fördubblas vid en temperaturökning på 10°C (ten Hulscher et al., 1992; Staudinger & Roberts, 2001). För PCB finns uppgifter som gör gällande att Henrys konstant fördubblas när temperaturen ökar från10°C till 65°C (Mackay & Shiu, 1981) medan annan forskning (Burkhard et al., 1985) visar att Henrys konstant för PCB kan öka med en storleksordning vid en temperaturökning på 25°C. Figur B2.1 visar ett typiskt beroende av temperaturen; Henrys konstant ökar med ökande temperatur för att passera ett maximum och därefter avta med temperaturen. Av figuren framgår att tumregeln kan vara rimlig, men över ett begränsat temperaturintervall vid normala utomhus-temperaturer.
Figur B2.1. Schematisk beskrivning av hur Henrys konstant beror av temperaturen (Smith & Harvey, 2007).
Temperaturberoendet för Henrys konstant kan beskrivas på olika sätt. Detta omfattar såväl teoretiskt härledda ekvationer som empiriska uttryck. Detta diskuteras bland annat i Brennan et al. (1998). Från termodynamiken kan man visa att Henrys konstants temperaturberoende kan uttryckas med följande ekvation:
ln 𝐻 = −𝑅∙𝑇∆𝐻 +∆𝑆𝑅
där H och S är entalpin respektive entropin för att gå från löst fas till gasfas (Bamford et al., 2000) och R den allmänna gaskonstanten och T är temperaturen i Kelvin. Genom att plotta den naturliga logaritmen av H (ln H) mot 1/T erhålls en rät linje med lutningen –H/R och ett intercept med y-axeln som är S/R.
Genom att integrera detta uttryck erhålls ett uttryck med vilken man kan beräkna Henrys konstant från en temperatur till en annan:
𝐻2
𝐻1 = 𝑒𝑥𝑝 [(−∆𝐻𝑅 ) (𝑇1
2−𝑇1
1)]
Detta uttryck baseras på antagandet att entalpiteten och entropin är konstanta, vilket är rimliga antaganden så länge temperaturintervallet T1 – T2 är begränsat, säg 20°C (Smith & Harvey, 2007; Reza & Trejo, 2004).
Henrys konstant för PAH-föreningar
Genom bestämning av lösligheten vid olika temperaturer (Reza et al., 2002) har Henrys konstant för antracen och pyren beräknats för temperaturer mellan 9°C och 50°C (antracen) respektive 9°C och 32°C (pyren) (Reza & Trejo, 2004), se Figur B2.2.
Figur B2.2. Henrys konstant som en funktion av temperatur för antracen och pyren (Reza & Trejo, 2004).
Bestämning av Henrys konstant från ångtryck och löslighet leder till stora osäkerheter i beräknade värden för Henrys konstant (Bamford et al., 1999a). En anledning till detta är att föroreningar i miljön normalt förekommer i halter som är långt ifrån ämnets löslighet. Istället förordas direkta mätningar av Henrys konstant i utspädda lösningar. Hur detta kan göras experimentellt beskrivs i litteraturen (Mackay & Shiu, 1981; Bamford et al., 1999a).
ten Hulscher et al. (1992) och Bamford et al. (1999a) har undersökt hur temperaturen inverkar på Henrys konstant för olika föreningar. Bamford och medarbetare låter en
PAH-lösning ställa sig i jämvikt med en gasfas och mäter därefter halten i de två faserna från vilken Henrys konstant beräknas som kvoten av de två halterna. Resultatet redovisas i Tabell B2.1 respektive Tabell B2.2.
Tabell B2.1. Uppmätta värden på Henrys konstant (Pa, m3/mol) vid olika temperaturer (ten Hulscher et al., 1992).
Fluoranthene 0,26 0,64 1,63 2,38 5,84 6,23
Benzo[b]fluoranthene 0,025 0,051 0,012 0,151 0,208 0,370
Benzo[k]fluoranthene 0,022 0,043 0,107 0,138 0,198 0,403
Benzo[a]pyrene 0,022 0,034 0,074 0,092 0,110 0,239
Benzo[ghi]perylene 0,019 0,027 0,052 0,054 0,066 0,087
Indeno[1,2,3-cd]pyrene 0,018 0,029 0,057 0,061 0,077 0,105
Av resultaten i Tabell B2.2 framgår att för huvuddelen av de undersökta föreningarna ökar Henrys konstant med en faktor 4 till 8 när temperaturen går från 4°C till 31°C.
Bens(a)antracen och krysen uppvisar däremot ett mycket starkare beroende av temperaturen.
För dessa två ämnen ökar Henrys konstant 14 respektive 60 gånger över samma temperaturintervall. Detta visar tydligt att temperaturberoende för Henrys konstant är föroreningsspecifikt. Även resultaten från ten Hulscher et al. (1992) stödjer detta. Detta faktum, konstaterar Bamford et al. (1999a), motiverar att man bör använda experimentella data över Henrys konstants temperaturberoende för enskilda föreningar istället för att beräkna detta från generella data.
Data över Henrys konstant för naftalen redovisas i Tabell B2.3.
Tabell B2.3. Henrys konstant (Pa, m3/mol) vid olika temperaturer (Mackay et al., 2006) Hpc, 4.1°C Hpc, 11°C Hpc, 18°C Hpc, 25°C Hpc, 31°C
2-Methylnaphtalene 13,0 21,0 33,2 51,3 73,3
1-Methylnaphtalene 10,1 17,4 29,2 47,8 71,7
Acenaphtylene 2,38 4,27 7,46 12,7 19,6
Acenaphtene 3,52 6,29 10,9 18,5 28,6
Fluorene 2,05 3,54 5,96 9,81 14,8
Phenantrene 0,94 1,6 2,65 4,29 6,38
Anthracene 1,25 2,12 3,5 5,64 8,36
1-Methylnhtenatrene 1,58 2,36 3,47 5,00 6,77
Fluoranthene 0,56 0,87 1,32 1,96 2,72
Pyrene 0,43 0,69 1,1 1,71 2,45
Benzo(a)fluorene 0,88 1,30 1,89 2,7 3,62
Benz(a)anthracene 0,15 0,31 0,63 1,22 2,11
Chrysene 0,02 0,07 0,19 0,53 1,2
Hpc, 3,7°C Hpc, 9,4°C Hpc, 15,3°C Hpc, 15,5°C Hpc, 20°C Hpc, 25°C Hpc, 25,4°C Hpc, 30,2°C Hpc, 35,5°C
Naphtalene 9,65 15,4 21,4 23,1 33,2 42,6 45,2 58,6 79,1
Figur B2.3. Henrys konstant för fluoranten.
En jämförelse av resultaten för fluoranten enligt Bamford et al. (1999a) respektive ten Hulscher et al. (1992) visar att de olika studierna ger olika resultat avseende Henrys konstant (Figur B2.3). ten Hulscher och medarbetare noterar att data som de redovisar för Henrys
En jämförelse av resultaten för fluoranten enligt Bamford et al. (1999a) respektive ten Hulscher et al. (1992) visar att de olika studierna ger olika resultat avseende Henrys konstant (Figur B2.3). ten Hulscher och medarbetare noterar att data som de redovisar för Henrys